Rapport 500037005/2006
Zuur- en stikstofdepositie in Nederland in de periode 1981–2002
J.F. de Ruiter, W.A.J. van Pul*, J.A. van Jaarsveld, E. Buijsman
* RIVM
Contact
J.A. van Jaarsveld
Milieu- en Natuurplanbureau
Luchtkwaliteit en Europese Duurzaamheid hans.van.jaarsveld@mnp.nl
Dit onderzoek werd verricht in opdracht van DGM in het kader van project 500037, Evaluatie Nationaal Luchtbeleid
Abstract
Deposition in the Netherlands between 1981 and 2002
The Netherlands Environmental Assessment Agency has recalculated the deposition of potential acid and nitrogen in the Netherlands for the period of 1981 through to 2002. Although the Dutch Empirical Acid Deposition Model (DEADM) was used for many years, several changes in the methodology in the course of time led to calculated depositions that were not always comparable. The new approach, fully based on calculations with the Operational Priority Substances (OPS) model, resulted in a deposition data series consistent for the whole 1981 − 2002 period.
The recalculated acid deposition came to 10-20% lower, a difference which in absolute numbers comes to a maximum of 1550 mol per hectare per year when compared with the old data for the 1981 to 1987 period. The differences for 1988 through 1993 are just the opposite: recalculated depositions are 5 to 10% higher than in the old data. From 1993 onward
differences were only minor.
Calculations with OPS showed the acid deposition to decline from 6000 mol per hectare per year in 1981 to 3000 mol per hectare per year in 2002. The deposition of oxidised sulphur (SOx) showed the sharpest decline: minus 75%, down to 400 mol in 2002. The deposition of oxidised nitrogen (NOy) declined by 30%, to 700 mol per ha per year, along with that of reduced nitrogen (NHx), declining from 30% to 1500 mol per ha per year. The resulting nitrogen deposition declined from 3100 mol to 2200 mol, a reduction of 30%.
Key words:
Rapport in het kort
Zuur- en stikstofdepositie in Nederland in de periode 1981–2002
Het Milieu- en Natuurplanbureau heeft de deposities van potentieel zuur en stikstof in
Nederland voor de periode 1981 tot en met 2002 opnieuw berekend. Jarenlang werd hiervoor DEADM, het Dutch Empirical Acid Deposition Model, gebruikt. In de loop van de tijd waren echter diverse veranderingen in de methodiek aangebracht. De berekende deposities van verschillende jaren waren daardoor niet altijd goed vergelijkbaar. De nieuwe aanpak is geheel gebaseerd op berekeningen met het Operationele Prioritaire Stoffen (OPS) model. De nieuwe berekeningen hebben nu over de gehele periode van 1981 tot en met 2002 een consistente reeks van depositiegetallen opgeleverd.
De herberekende verzurende depositie is voor de jaren tussen 1981 en 1987 10 tot 20% lager dan volgens de eerdere berekeningen. Het verschil bedraagt maximaal 1550 mol per hectare per jaar. Voor de jaren 1988 tot 1993 liggen de verschillen juist andersom: de herberekende depositie is 5 tot 10% hoger dan in de oude berekeningen. Vanaf 1993 zijn de verschillen gering.
Uit de berekeningen blijkt dat de depositie van potentieel zuur in de periode 1981-2002 is gedaald van 6000 naar 3000 mol per ha per jaar. De depositie van geoxideerd zwavel (SOx) vertoonde de sterkste daling: een daling van 75% tot 400 mol per ha per jaar. De depositie van geoxideerd stikstof (NOy) nam met 30% af tot 700 mol per ha per jaar. Ook de depositie van gereduceerd stikstof (NHx) nam met 30% af tot 1500 mol per ha per jaar. Dit betekent voor stikstof een daling van 3100 naar 2200 mol, een afname van 30%.
Trefwoorden:
Inhoud
Samenvatting 7 1. Inleiding 9 2. Berekeningsmethodiek 11 2.1 Inleiding 11 2.2 Zure depositie 11 2.3 OPS 12 2.4 Emissiegegevens 12 2.5 Ontwikkeling emissies 1950 - 2000 13 2.6 Onzekerheden in de emissies 14 2.7 Het ammoniakgat 15 2.8 Achtergronddepositie 16 3. Resultaten 19 3.1 Depositie 19 3.2 Herkomst depositie 21 3.2.1 Herkomst depositie in 2000 213.2.2 Trend in herkomst potentieelzuurdepositie 23 3.2.3 Trend in herkomst stikstofdepositie 25
3.2.4 Trend in herkomst afzonderlijke componenten 26
3.3 Concentraties 28
3.3.1 Trend concentraties 28 3.3.2 Herkomst concentraties 28
4. Discussie 31
4.1 OPS en EMEP Unified Model 31 4.2 Validatie op basis van metingen 32
4.2.1 Geoxideerd zwavel 32 4.2.2 Geoxideerd stikstof 34 4.2.3 Gereduceerd stikstof 35
4.3 Depositieschattingen uit doorvalmetingen 36 4.4 Eerdere berekeningen 36
4.4.1 Geoxideerd zwavel 37 4.4.2 Geoxideerd stikstof 39 4.4.3 Gereduceerd stikstof 39
4.5 Onzekerheden in de huidige depositieschattingen 40
5. Conclusies 43 Literatuur 45
Bijlage A Emissies 1980-2000 (2001, 2002) 47 Bijlage B Deposities, 1980-2000 (2001, 2002) 55 Bijlage C Concentraties, 1981-2002 69
Samenvatting
Dit rapport presenteert de resultaten van berekeningen van de depositie van verzurende en vermestende stoffen op Nederland. De berekeningen beslaan de periode 1981-2002 en zijn uitgevoerd met een ruimtelijke resolutie van 5 × 5 km. De resultaten vervangen de resultaten van eerdere berekeningen. Bij deze eerdere berekeningen is het Dutch Empirical Acid Deposition Model (DEADM) gebruikt. In de loop van de tijd zijn diverse correcties op DEADM aangebracht die echter door de jaren heen niet altijd consequent zijn uitgevoerd. Door deze veranderingen in methodiek waren de gemodelleerde deposities van verschillende jaren niet altijd goed vergelijkbaar. De nieuwe berekeningen zijn uitgevoerd met het
Operationele Prioritaire Stoffen model. Als invoer zijn emissiebestanden van ammoniak (NH3), stikstofoxiden (NOx) en zwaveldioxide (SO2) gebruikt. Het model gebruikt meteorologische gegevens op uurbasis. De atmosferische processen die in het model zijn opgenomen zijn dispersie, droge depositie, natte depositie en omzetting.
De depositie van potentieel zuur op Nederland is in de periode 1981-2002 volgens de nieuwe berekeningen gehalveerd: van 6000 naar ruim 3000 mol potentieel zuur per ha per jaar. De doelstelling voor de depositie van verzurende stoffen is 2.300 mol zuur per hectare gemiddeld over de Nederlandse ecosystemen in 2010. De sterkste daling deed zich voor bij de depositie van geoxideerd zwavel (SOx). Deze daalde tussen 1981 en 2002 met driekwart tot ongeveer 400 mol per ha per jaar. De depositie van geoxideerd stikstof (NOy) nam met 30% af tot 700 mol per ha per jaar. Ook de depositie van gereduceerd stikstof (NHx) nam met 30% af en wel tot 1500 mol per ha per jaar. Deze cijfers betekenen voor stikstof een daling van de depositie 3100 naar 2200 mol (- 30%).
De gemiddelde depositie van potentieel zuur op Nederland bedroeg in 2002 ongeveer
3000 mol per hectare. Dit is de gemiddelde waarde voor het landoppervlak van Nederland. Er bestaat echter ruimtelijk een aanzienlijke spreiding. De hoogste waarden - meer dan 5000 mol per hectare per jaar - komen voor in gebieden met intensieve veehouderij, vooral in de Peel en aangrenzende gebieden in Noord-Brabant. Plaatselijk komen deze hoge waarden ook voor in de Randstad. De laagste waarden - iets meer dan 1000 mol - zijn te vinden in het
waddengebied. De gemiddelde depositie van stikstof op Nederland in 2002 bedraagt 2200 mol per hectare. Ook de stikstofdeposities vertonen lokaal grote verschillen. In gebieden met intensieve veehouderij (onder andere de Peel en de Gelderse Vallei) komen deposities voor die op kunnen lopen tot meer dan 4000 mol stikstof per hectare per jaar. Deze worden vooral veroorzaakt door de regionaal hoge ammoniakuitstoot.
De depositie van potentieel zuur op Nederland in 2000 is voor ruim 40% afkomstig uit het buitenland en voor bijna 40% van de Nederlandse landbouw. De depositie van stikstof is voor ruim 30% afkomstig uit het buitenland en voor iets meer dan de helft afkomstig uit de
Nederlandse landbouw. Bijna 80% van de depositie van gereduceerd stikstof is afkomstig van Nederlandse bronnen. Het leeuwendeel (70%) komt voor rekening van de landbouw. Bij geoxideerd stikstof is verkeer de grootste bron met 30% op een totale Nederlandse bijdrage van 40%. De opnieuw berekende potentieel zuurdepositie is tussen 1980 en 1987 10 tot 20% lager dan volgens eerdere berekeningen. In absolute aantallen is dit een verschil van soms meer dan 1000 mol per hectare per jaar. Voor de jaren 1988 tot 1993 liggen de verschillen juist andersom: de opnieuw berekende potentieel zuurdepositie is 5 tot 10% hoger dan in de oude berekeningen. Vanaf 1993 zijn de verschillen gering.
De geschatte onderzekerheden in de totale depositie bedragen gemiddeld voor Nederland, in termen van het 95% betrouwbaarheidsinterval, 40% voor geoxideerd zwavel (SOx), 50% voor geoxideerd stikstof (NOy) en 55% voor gereduceerd stikstof (NHx).
1.
Inleiding
De term verzuring - letterlijk het zuurder worden - is afgeleid van de term zure regen. Zure regen is een probleem dat aan het eind van de jaren zestig in Zweden is ontdekt (Odèn, 1968). Snel daarna is duidelijk geworden dat zure regen een continentaal probleem was. Verzuring is al twintig jaar een centraal thema in het milieubeleid. Verzuring van bodem of water is
grotendeels een gevolg van de emissie van verzurende stoffen door industrie, verkeer en landbouw (Figuur 1.1). De belangrijkste componenten bij verzuring zijn zwaveldioxide (SO2), stikstofoxiden (NOx) en ammoniak (NH3) en hun atmosferische reactieproducten. Zure depositie betekent letterlijk het neerkomen van verzurende stoffen via lucht of water. De aanwezigheid in de bodem van stoffen als kalk, mineralen, humus, aluminium- en ijzeroxiden vormt een buffer tegen verzuring. Als de buffercapaciteit echter wordt overschreden verzuurt de bodem. Als de bodem verzuurt, komen aluminium en nitraat vrij; deze stoffen spoelen uit naar het grond- en oppervlaktewater. Ook belangrijke voedingsstoffen als kalium, calcium en magnesium spoelen weg.
Verzuring tast grondwater en oppervlaktewater aan door een hogere zuurgraad en verhoogde aluminiumconcentraties. Water raakt overbemest, waardoor onder andere algen sterk kunnen groeien. Bomen en planten op uitgespoelde bodems zijn vatbaar voor ziekten (Figuur 1.2). Zuur tast bovendien de stofwisseling in cellen aan, wat leidt tot groeistoornissen en
aanwasverlies. Naast uitspoeling is door depositie van stikstofoxiden en ammoniak sprake van verdringing van voedingsstoffen door stikstof. Bodems die van nature arm zijn, zoals heidegronden en bodems van vennen, zijn gevoelig voor deze overbemesting (eutrofiëring). Plantensoorten die goed op schrale grond gedijen, worden dan verdrongen door grassen, bramen en brandnetels. Zuur tast ook sommige materialen aan. Vooral poreuze kalkzandsteen lost op en metalen gaan roesten. Hierdoor beschadigen cultuurgoederen, zoals beelden, glas-in-loodramen en kerken.
Ammoniak speelt bij de zure depositie een dubbele rol. Ammoniak neutraliseert in de atmosfeer zuren als zwavelzuur en salpeterzuur die in de lucht uit zwaveldioxide
respectievelijk stikstofoxiden zijn ontstaan. Daarbij wordt ammoniak omgezet in ammonium. Als ammonium echter is gedeponeerd, wordt het opgenomen door planten, gebonden aan organisch stof (immobilisatie) of omgezet in nitraat (nitrificatie). Bij de omzetting van ammonium naar nitraat wordt zuur gevormd. Niet alleen het oorspronkelijk in de atmosfeer gebonden zuur komt weer vrij, maar bovendien wordt extra zuur gevormd. Ammoniak gedraagt zich dan dus per saldo als een verzurende stof.
Verzuring van bodem en water door opname van verzurende componenten is een complex proces dat nog niet volledig gekwantificeerd is. De zure depositie kan worden uitgedrukt als zogenoemd potentieel zuur. Er wordt gesproken van potentieel zuur, omdat de uiteindelijke hoeveelheid zuur afhangt van de mate waarin ammoniak (NH3) en ammonium (NH4+) in de bodem worden omgezet in salpeterzuur en in hoeverre het uitspoelt. Het verschil tussen de potentiële verzuring en de actuele verzuring is voornamelijk het resultaat van de verwijdering van stikstof door opname in planten of het vastleggen van stikstof in organisch
bodemmateriaal. De actuele belasting door atmosferische depositie van verzurende componenten zal daarom lager zijn dan de potentiële zuurlast en is afhankelijk van
bodemtype en begroeiing. Als in het vervolg wordt gesproken over zure depositie wordt daar de depositie van potentieel zuur mee bedoeld. Wordt de term zure depositie in een andere betekenis gebruikt, dan is dat uitdrukkelijk aangegeven.
Figuur 1.1 Overzicht van bronnen en effecten van verzuring.
Het Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM) en later het Milieu- en
Natuurplanbureau (MNP) maken al sinds de jaren tachtig berekeningen van de zure depositie (zie bijvoorbeeld RIVM, 1986). De berekeningswijze van de zure depositie is in de loop van de jaren diverse malen gewijzigd. Wetenschappelijke ontwikkelingen, maar ook
verbeteringen in het instrumentarium lagen hieraan ten grondslag.
Dit rapport presenteert de herberekende deposities van verzurende componenten in Nederland voor de periode 1980 tot en met 2002. Hoofdstuk 2 behandelt de informatiebronnen en de berekeningsmethodiek die bij de herberekening is toegepast. In hoofdstuk 3 worden de belangrijkste resultaten samenvattend gepresenteerd. Hoofdstuk 4 is gewijd aan een discussie van de verkregen resultaten. Hier vindt ook een vergelijking met de resultaten van eerdere berekeningen plaats en worden onzekerheden en validatiemethoden besproken. Hoofdstuk 5 ten slotte presenteert de conclusies. De bijlagen bieden gedetailleerde getalsmatige informatie over de zure depositie.
Figuur 1.2 Een bos dat door zure regen vrijwel volledig is verdwenen. De foto dateert van het eind van de jaren tachtig en is genomen in de destijds beruchte Zwarte Driehoek, het grensgebied van het voormalige Oost-Duitsland, Polen en het voormalige Tsjechoslowakije. Dergelijke opvallende schade is in Nederland nooit
opgetreden. De situatie in de Zwarte Driehoek is door emissiebeperkingen inmiddels sterk verbeterd.
2.
Berekeningsmethodiek
2.1
Inleiding
DEADM, het Dutch Empirical Acid Deposition Model, is jarenlang gebruikt voor de berekening van verzurende depositie. DEADM was een rekenprocedure waarmee de depositie met een resolutie van 5 × 5 kilometer werd berekend. DEADM maakte zo veel mogelijk gebruik van meetgegevens. De jaarlijkse natte depositie werd afgeleid uit de concentratie van de betreffende component in regenwater en de hoeveelheid neerslag. De bijdrage van de droge depositie werd afgeleid uit gemeten luchtconcentraties.Voor ammoniak werd aanvullend gebruik gemaakt van een verspreidingsmodel op basis van emissies om tot een ruimtelijke verdeling van de concentraties te komen Voor een uitvoerige beschrijving van deze methode wordt verwezen naar Erisman (1992).
De DEADM methode heeft een aantal nadelen. Het aantal meetstations is bijna altijd onvoldoende om lokale verschillen in kaart te brengen. Bovendien is er een tendens naar minder meetstations. Sommige stoffen kennen zo’n lokaal karakter (ammoniak, NH3; stikstofdioxide, NO2) dat de verdeling met een realistisch aantal stations onmogelijk
gekarakteriseerd kan worden. De uitkomsten van de DEADM methode zijn ook zeer gevoelig voor de waarden van (zeer onzekere) droge depositiesnelheden. Een alternatieve methode is die waarbij depositie volledig wordt afgeleid uit gerapporteerde emissies met een
atmosferisch verspreidingsmodel. Deze methode kent een goede ruimtelijke representatie maar het belangrijkste voordeel is dat de methode aansluit bij de methode waarmee prognoses worden gemaakt. Tegelijkertijd geeft de methode inzicht in hoe emissies zich verhouden tot gemeten concentratieniveaus (zie bijvoorbeeld het ‘ammoniakgat’). Deze methode, die is gebaseerd op het OPS verspreidingsmodel, is in definitieve vorm in 2002 ingevoerd.
In het verleden zijn diverse correcties in de DEADM methode toegepast die echter door de jaren heen niet consequent zijn uitgevoerd. Door deze veranderingen in methodiek zijn de deposities van verschillende jaren niet altijd goed met elkaar te vergelijken. Daarom heeft het Milieu- en Natuurplanbureau in 2004 besloten om ook de deposities van de periode 1980 tot en met 2002 met de nieuwe methode opnieuw te berekenen.
2.2
Zure depositie
De depositie bestaat uit een natte en een droge component. De natte depositie kan worden afgeleid uit concentratiemetingen van neerslag. Het direct meten van droge depositie is echter arbeidsintensief en kostbaar. Bovendien ontbreken betrouwbare en operationele methoden om de droge depositie te meten. Droge depositie wordt dan ook meestal geschat uit
concentratiemetingen en uit literatuur bekende depositiesnelheden.
De totale zure depositie wordt gedefinieerd als de som van de natte en droge depositie van verzurende componenten. Hierbij wordt aangenomen dat één mol zwaveldioxide resulteert in twee mol zuurequivalenten en dat een mol stikstofoxiden, waterstofchloride en ammoniak elk één equivalent zuur oplevert. De maximale zuurdepositie is de hoeveelheid verzurende componenten die via depositie uit de atmosfeer wordt verwijderd. Dit wordt ook wel de potentieelzuurdepositie genoemd.
Ze wordt berekend als:
totaal potentieel zuur = 2 [SOx] + [NOy] + [NHx] + [HCl] waarbij:
[SOx] de totale, dat is de droge plus de natte, depositie van zwavelverbindingen [NOy] de totale depositie van geoxideerde stikstofverbindingen
[NHx] de totale depositie van gereduceerde stikstofverbindingen [HCl] de totale depositie van waterstofchloride.
De potentieelzuurdepositie wordt uitgedrukt in mol zuurequivalenten (H+) per hectare per jaar. De bijdrage van de afzonderlijke componenten aan depositie, SOx, NOy, NHx en HCl, wordt uitgedrukt in mol per hectare per jaar.
2.3
OPS
Het Operationele Prioritaire Stoffen model (OPS) is ontwikkeld om dispersie en depositie van luchtverontreinigende stoffen op verschillende schaalniveaus te berekenen (Van Jaarsveld, 1995, 2004). Het transportmodel OPS is in staat om zowel transport over korte als lange afstand te beschrijven en gemiddelde concentraties en deposities kunnen worden berekend voor tijdschalen van een dag tot meer dan 10 jaar. Er kan uitgegaan worden van puntbronnen met verschillende bronhoogtes en oppervlaktebronnen van verschillende vorm en bronhoogte. De resolutie van de emissies is bepalend voor het oplossend vermogen van het model.
Rondom een individuele puntbron kan het oplossend vermogen in de orde van 100 × 100 m zijn, op landelijke schaal is 5 × 5 km een praktische ondergrens. Voor Europese emissies is 50 × 50 km een gebruikelijke resolutie.
De bijdragen aan concentratie en depositie op een bepaalde receptor worden berekend voor alle bronnen afzonderlijk met behulp van terugwaartse trajectorieën. Lokale (verticale) verspreiding wordt geïntroduceerd met behulp van een (gemodificeerde) Gaussische pluimformulering. Het model gebruikt de volgende (landsdekkende) meteorologische gegevens op uurbasis: windrichting en -snelheid, globale straling, temperatuur,
neerslaghoeveelheid en -duur en sneeuwbedekking. Uit de meteorologische basisgegevens worden een aantal secundaire parameters afgeleid met behulp van door het KNMI
ontwikkelde routines (Beljaars en Holtslag, 1990).
De atmosferische processen die in het model zijn opgenomen zijn: dispersie, droge depositie, natte depositie en omzetting. Het OPS-model wordt hier gebruikt voor het berekenen van luchtconcentraties in Nederland (NH3, NH4+, NOx, NO3-, SO2, SO42-) en deposities op Nederland (NHx, NOy en SOx). Als invoer voor deze berekeningen zijn emissiebestanden gebruikt van ammoniak (NH3), stikstofoxiden (NOx) en zwaveldioxide (SO2). Deze bestanden bevatten ruimtelijk verdeelde emissies voor Nederland, de Noordzee en vrijwel alle Europese landen. Het OPS model is in de loop der jaren de de facto standaard geworden voor berekeningen van concentraties en deposities op lokale en landelijke schaal.
2.4
Emissiegegevens
De berekening van depositie op jaarbasis vereist dat er voor elk jaar ruimtelijk verdeelde emissiebestanden als input voor het OPS-model kunnen worden gebruikt. Bovendien is er de eis om verzurende deposities van de periode 1980 tot en met 2002 op een eenduidige manier te berekenen. Daarom zijn de zogenoemde brn-files herberekend, met als basis de EMEP-emissies en de LAE/LEI leveranties. Hierbij is gerekend met beschikbare ruimtelijke
verdelingen afkomstig van RIM+ (Wesselink et al., 1989). De bestanden zijn onderverdeeld in buitenlandse emissiebestanden per stof en in Nederlandse emissiebestanden.
Bij de laatste zijn voor ammoniak afzonderlijke bestanden voor landbouwemissies en overige Nederlandse bronnen gebruikt; daarnaast nog aparte bestanden voor emissies op de
Noordzee.Van Jaarsveld en Van Pul (2004) geven emissie-verdelingskaarten en overzichten van fysieke broneigenschappen als uitworphoogte en warmte-inhoud.
Emissieschalingsfactoren in het nieuw te berekenen bronnenbestand zijn bepaald uitgaande van emissietotalen in de basisbronbestanden en de totale emissies (per land en doelgroep). Deze schaalfactoren en de beschikbare ruimtelijke emissiebestanden zijn vervolgens gebruikt om nieuwe ruimtelijke bronbestanden af te leiden. Een overzicht volgt hieronder.
Emissies - buitenland (NH3, NOx en SO2)
Uit beschikbare ruimtelijke bestanden uit 1995 zijn door middel van schaling met emissietotalen voor de afzonderlijke landen (UNECE, 2003) nieuwe ruimtelijke
emissiebestanden afgeleid. In de ruimtelijke bestanden zijn emissies van stikstofoxiden (NOx) en zwaveldioxide (SO2) in vijf categorieën onderverdeeld: Combustion UT & IND,
Refineries, Processes IND, Transport en Domestic. Dit is de zogenaamde EUREM85 LAE – LLO indeling. De emissies van ammoniak (NH3) zijn niet verder onderverdeeld. De
verdeelsleutel van de totale emissie per land is voor vier jaren vastgesteld: 1980, 1985, 1990 en 1995. Deze wordt gekoppeld aan de omliggende jaren: 1981-1984, 1985-1987, 1988-1992 en 1993-1995. Voor de jaren 1996-2000 is eveneens de verdeelsleutel van 1995 toegepast. Emissies - Nederland (NH3, landbouw)
Voor de jaren 1995 en 1997 tot en met 2002 zijn gedetailleerde emissiebestanden
beschikbaar. Deze zijn afkomstig van het LEI. De bronbestanden voor de overige jaren (1980 - 1994 en 1996) zijn bepaald met behulp van het bestand voor 1995 (ruimtelijke verdeling 1995 en recent gepubliceerde emissietotalen per jaar; Van der Hoek, 2002).
Emissies - Nederland (NH3, overige bronnen, NOx en SO2)
Emissiebestanden zijn gebaseerd op dataleveranties van doelgroeptotalen in het kader van de Milieubalans 2002. De gegevens zijn geactualiseerd met behulp van de definitieve
emissiedata MB2002 van de Emissieregistratie. Hiaten zijn lineair geïnterpoleerd. De gebruikte ruimtelijke verdeling is gebaseerd op die van 1995.
Emissies - Noordzee (NOx en SO2)
De recente EMEP-data (UNECE, 2003) geeft voor alle jaren (1980 - 2000) dezelfde emissietotalen op de Noordzee. Om deze reden wordt voor alle jaren gerekend met de beschikbare Noordzee-emissiebestanden uit 1999 voor stikstofoxiden en zwaveldioxide.
2.5
Ontwikkeling emissies 1950 - 2000
De binnenlandse emissie van ammoniak (NH3), stikstofoxiden (NOx), zwaveloxiden (SO2) is in de periode 1980-2002 afgenomen met respectievelijk 40%, 30% en 80% (Tabel 2.1, Figuur 2.1). De afname van de ammoniakemissie door de landbouw sinds midden van de jaren negentig is voornamelijk het gevolg van de emissiearme aanwending van dierlijke mest (Van der Hoek, 2002). De grootste reductie bij de emissie van stikstofoxiden is bereikt bij verkeer en vervoer door de Euronormering voor wegverkeer. Daarnaast hebben
energiebesparing bij bedrijven, het verzuringconvenant met de energiesector en maatregelen bij de industrie geleid tot een afname van de emissie.
De afname van de emissie van zwaveldioxide is vooral het gevolg van strengere emissie-eisen voor stookinstallaties, de overgang van olie- naar gasstook bij raffinaderijen en in de chemiesector en de inzet van kolen met een lager zwavelgehalte in de kolengestookte energiecentrales. Daarnaast is de emissie van verkeer en vervoer afgenomen door de verlaging van het zwavelgehalte in brandstoffen.
Tabel 2.1 Emissies van zwaveldioxide, stikstofoxiden en ammoniak tussen 1980 en 2002. Tevens is de nationale emissiedoelstelling voor 2010, het zogenoemde NEC-plafond, aangegeven.
Jaar Zwaveldioxide Stikstofoxiden Ammoniak
kton/jaar 1980 481 596 233 1990 202 570 232 1995 144 486 193 2000 92 413 152 2002 85 414 136 2010 50 260 128
Figuur 2.1 Emissies van zwaveldioxide (SO2), stikstofoxiden (NOx) en ammoniak (NH3) in Nederland,
1980-2002.
In de ons omringende landen is voor zwaveldioxide de emissieafname in dezelfde orde van grootte als in Nederland, namelijk een afname van ongeveer 80%. Voor stikstofoxiden is de afname in Nederland - een afname 30 tot 50% - groter en voor ammoniak kleiner (10% toename tot 25% afname). Meer gedetailleerde informatie over emissies geeft Bijlage 1.
2.6
Onzekerheden in de emissies
De onzekerheden in de Nederlandse emissies van zwaveldioxide, stikstofoxiden en ammoniak zijn in recent onderzoek geschat op respectievelijk 6%, 15% en 17% (Van Gijlswijk et al., 2004). De onzekerheden in buitenlandse emissies lopen per land uiteen en zijn in de gebruikte bron (UNECE, 2003) niet gedocumenteerd. Er is slechts voor enkele jaren een ruimtelijke verdeling van emissies beschikbaar: 1995 en voor de emissie van ammoniak uit de landbouw ook de jaren erna. Hoe verder terug in de tijd des te groter de onzekerheid betreffende de juistheid van de ruimtelijke verdeling van emissies. Voor de landelijk gemiddelde depositie zullen de gevolgen echter klein zijn.
Er zijn echter ook ruimtelijke depositiebestanden op 5 × 5 km berekend. Bij toepassing van deze ruimtelijke beelden dient daarom de nodige reserve in acht te worden genomen. Bij de geschaalde berekeningen van buitenlandse bijdragen per land is uitgegaan van een ruimtelijke verdeling en doelgroepenindeling van de basisbronbestanden. De basisbron-bestanden geven de situatie van omstreeks 1995 weer. Het emissieaandeel uit hoge bronnen was aan het begin van de jaren tachtig groter dan in 1995. Daarom wordt de export van emissie in de jaren tachtig, van vooral Frankrijk, enigszins onderschat. In België en het Verenigd Koninkrijk zijn emissieverdelingen over doelgroepen tussen 1980 en 1995 nauwelijks veranderd, waardoor het gebruik van een zelfde verdeling van emissie over de doelgroepen nauwelijks tot verschillen leidt. Dit blijkt uit berekeningen voor Frankrijk, België en het Verenigd Koninkrijk waarvoor depositiebijdragen per doelgroep zijn uitgevoerd. Voor depositiebijdragen van deze landen aan Nederland zullen de aannames waarschijnlijk geen grote verschillen tot gevolg hebben. In Duitsland is de ruimtelijke verdeling van vooral SO2 emissies sterk veranderd in de periode na 1995. Dit is het gevolg van een drastische sanering van bruinkoolgestookte centrales in het voormalige
Oost-Duitsland. Deze veranderingen zijn wel meegenomen in de totaalemissie van Duitsland maar zijn niet aanwezig in de toegepaste ruimtelijke verdeling. Het gevolg hiervan is dat de
bijdrage van Duitsland aan Nederland enigszins wordt onderschat.
2.7
Het ammoniakgat
De ammoniakconcentraties zoals die met OPS worden gemodelleerd, zijn lager dan gemeten concentraties (Figuur 2.2). Dit verschil tussen de uitkomsten van metingen en berekeningen bedraagt ongeveer 25 tot 30% en wordt ook wel het ammoniakgat genoemd. De oorzaken van het verschil tussen de gemeten en berekende concentratie worden gezocht in een
onderschatting van de emissies of mogelijk onjuist gekwantificeerde parameters in het model waarmee de concentraties en deposities worden berekend (Van Jaarsveld et al., 2000; Van Pul et al., 2004). Nadere onderzoeken naar de oorzaken van het verschil zijn in uitvoering. Om de berekende concentraties weer in overeenstemming te brengen met de gemeten concentraties, zijn de berekende concentraties gecorrigeerd met behulp van meetresultaten van het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit (LML) van het RIVM (Van Jaarsveld en Van Pul, 2004).
De droge depositie is gerelateerd aan de gemeten concentraties van ammoniak (en
ammonium) in lucht. De met het model berekende depositieflux wordt vermenigvuldigd met de verhouding tussen gemeten en berekende concentraties. Uit concentratiemetingen van de neerslag kan de natte depositie worden bepaald. De gemiddelde verhouding tussen deze bepalingen en de met OPS berekende natte depositie op de meetlocaties is de
vermenigvuldigingsfactor voor de te berekenen natte depositie.
Er zijn geen bruikbare concentratiemetingen van ammoniak uit de beginperiode.
Schalingsfactoren voor die periode zijn berekend als de gemiddelde schalingsfactor over de eerste jaren waarin ammoniakconcentratiemetingen gedaan zijn (Tabel 2.2).
Figuur 2.2 Gemeten en berekende ammoniakconcentratie, 1995–2002.
Tabel 2.2 Schalingsfactoren voor de droge en natte depositie van ammoniak
Jaar Schalingsfactor droge depositie Schalingsfactor natte depositie 1980-1994 1) 1,43 1,73 1995 1,41 1,72 1996 1,45 1,79 1997 1,44 1,70 1998 1,33 1,68 1999 1,32 1,66 2000 1,39 1,65 2001 1,41 1,88 2002 1,35 1,67 1) Gemiddelde over 1995-1997.
2.8
Achtergronddepositie
Een deel van de depositie wordt veroorzaakt door emissies van natuurlijke oorsprong of van antropogene emissies van buiten Europa. Het gaat om relatief kleine bijdragen, die moeilijk te kwantificeren zijn. Natuurlijke emissies van zwaveldioxide komen voornamelijk van vulkanen, natuurlijke branden en de zee. Natuurlijke emissies van stikstofoxiden vinden hun oorsprong in bliksem, biologische processen in de bodem en de afbraak van lachgas (N2O) in de stratosfeer.
Voor ammoniak ligt de oorsprong bij mest van wilde dieren, biologische processen in de bodem en de zee. Slechts een klein deel van de Nederlandse emissies is van natuurlijke oorsprong.
Andere dan de hiervoor genoemde stikstofverbindingen worden niet in de berekeningen meegenomen. Zij worden daarmee impliciet geacht geen substantiële bijdrage aan de stikstofdepositie in Nederland te leveren. Wel is het al lang bekend dat vele andere stikstofverbindingen in de atmosfeer kunnen voorkomen, waaronder amines,
peroxyacteylnitraat (PAN), distikstofoxide (N2O, lachgas), nitroverbindingen, salpeterigzuur, N-nitrosamines, ureum [CO(NH2)2], methylcyanide (CH3CN), alkylnitraten (RONO2), aminozuren en eiwitten.
Een onderzoek uit 1993 biedt aanknopingspunten voor de Nederlandse situatie (Rendell et al., 1993). Dit onderzoek leert dat het niveau van opgelost organisch stikstof (DON,
Dissolved Organic Nitrogen) in regenwater in het zuidelijke deel van de Noordzee 6,3 μmol/l bedraagt. We kunnen deze hoeveelheid nemen om een eerste orde schatting te maken van de bijdrage tot de totale stikstofdepositie in Nederland. De concentratie van stikstof in de vorm van nitraat in Nederlands regenwater bedraagt (gemiddeld) ongeveer 40 μmol/l; ammonium draagt (gemiddeld) zo’n 70 μmol/l bij. De bijdrage van DON - bij een niveau van 6 µmol/l- aan het stikstofgehalte in regenwater bedraagt dan 5-6%. De natte depositie draagt in Nederland voor ongeveer 1/3 bij aan de totale stikstofdepositie. Dit betekent dat de bijdrage van DON aan de totale stikstofdepositie in de orde van 1-2% is. Bij een gemiddelde depositie van 2300 mol N/ha zou dit een aanvullende bijdrage van 25-50 mol N/ha zijn. Dit is echter niet in de achtergronddepositie verdisconteerd.
Een schatting van de natte, droge en totale achtergronddepositie is weergegeven in Tabel 2.3. De depositie voor halogeenzuren en organische zuren wordt niet gemodelleerd. Voor de totale bijdrage worden de in de tabel vermelde hoeveelheden bijgeteld.
Tabel 2.3 Achtergronddepositie natuurlijke bronnen en antropogene bronnen buiten Europa (Erisman en Bleeker, 1997).
Bijdrage Droog Nat Totaal
mol/(ha.jaar)
Achtergrond gereduceerd stikstof (NHx) 48 27 75
Achtergrond geoxideerd stikstof (NOy) 13 36 49
Achtergrond geoxideerd zwavel (SOx) 12 42 54
Halogeenzuren 1) 3 3 6
Organische zuren 30 30 60
Totaal stikstof achtergrond 61 63 124
Potentieel zuur achtergrond 2) 120 180 300
1) Vooral waterstofchloride (HCl). 2) Afgeronde getallen.
3.
Resultaten
Dit hoofdstuk beschrijft de resultaten van de herberekeningen van de potentieelzuur- en stikstofdepositie op Nederland voor de periode 1981-2002. Vervolgens komen ook de berekende concentraties aan bod. Daarna zullen deposities en concentraties verder worden uitgesplitst naar bijdragen per land en per doelgroep, zodat er duidelijkheid is over de herkomst van de verschillende verzurende stoffen. Door de herkomstberekening voor verschillende jaren uit te voeren kan een beeld gevormd worden van de ontwikkeling in de tijd van de herkomst van depositiebijdragen.
3.1
Depositie
De uitkomsten van de modelberekeningen bestaan uit concentratie- en depositievelden voor de afzonderlijke stoffen. Uit deze velden worden vervolgens de depositievelden voor stikstof en potentieel zuur berekend volgens onderstaande formules:
Stikstof = [NOy] + [NHx]
Potentieel zuur = 2*[SOx] + [NOy]+ [NHx] + [HCl]. De verschillende symbolen staan voor:
SOx de totale, dat is de droge plus de natte, depositie van zwavelverbindingen NOy de totale depositie van geoxideerde stikstofverbindingen
NHx de totale depositie van gereduceerde stikstofverbindingen HCl de totale depositie van waterstofchloride.
Op alle resultaten zijn de eerder besproken correcties voor de achtergronddepositie en voor het ammoniakgat toegepast.
De depositie van potentieel zuur is in de periode 1981-2002 gehalveerd: van 6000 naar ruim 3000 mol per ha per jaar (Figuur 3.1). De sterkste daling deed zich voor bij de depositie van geoxideerd zwavel (SOx). Deze daalde tussen 1981 en 2002 met driekwart tot ongeveer 400 mol per ha per jaar. De depositie van geoxideerd stikstof (NOy) nam met 30% af tot 700 mol per ha per jaar. Ook de depositie van gereduceerd stikstof (NHx) nam met 30% af en wel tot 1500 mol per ha per jaar. Deze cijfers betekenen voor stikstof een daling van
3100 naar 2200 mol (- 30%). Bijlage B geeft meer gedetailleerde informatie.
De gemiddelde depositie van potentieel zuur op Nederland bedroeg in 2002 ongeveer
3000 mol per hectare. Dit is de gemiddelde waarde voor het landoppervlak van Nederland. Er bestaat echter ruimtelijk een aanzienlijke spreiding (Figuur 3.2; zie ook Bijlage B). De
hoogste waarden - meer dan 5000 mol per hectare per jaar - komen voor in gebieden met intensieve veehouderij, vooral in de Peel en aangrenzende gebieden in Noord-Brabant. Plaatselijk komen deze hoge waarden ook voor in de Randstad. De laagste waarden - iets meer dan 1000 mol - zijn te vinden in het waddengebied. De gemiddelde depositie van stikstof op Nederland in 2002 bedraagt 2200 mol per hectare. Ook de stikstofdeposities vertonen lokaal grote verschillen (Figuur 3.3; zie ook Bijlage B). In gebieden met intensieve veehouderij (onder andere de Peel en de Gelderse vallei) komen deposities voor die op kunnen lopen tot meer dan 4000 mol N per hectare per jaar. Deze worden vooral veroorzaakt door de regionale hoge ammoniakuitstoot.
De hier beschreven ruimtelijke variatie in de ammoniakdepositie hoort bij de berekening op een 5 × 5 km schaal. Berekeningen met een hoger ruimtelijk oplossend vermogen,
bijvoorbeeld op een 1 × 1 km schaal, laten een nog grotere, ruimtelijke variatie zien.
Figuur 3.1 Stikstof- en potentieel zuurdepositie, 1981-2002.
Figuur 3.3 Depositie van stikstof in 2002.
3.2
Herkomst depositie
Voor het jaar 2000 zijn berekeningen uitgevoerd die zijn onderverdeeld in bijdragen per land; voor Nederland is ook een verdeling naar doelgroepen gemaakt. Deze berekeningen zijn uitgevoerd met gemiddelde meteorologie van 10 jaar (1990 - 2000). Door de berekeningen van 2000 te schalen met emissies kon ook voor andere jaren een reconstructie uitgesplitst naar land en doelgroep gemaakt worden. De onderverdeling naar doelgroepen is alleen voor Nederland uitgevoerd. Weliswaar is ook voor het buitenland een verder uitgesplitste
emissieonderverdeling mogelijk, maar depositieberekeningen zijn in de berekeningen vaak niet ver genoeg uitgesplitst. Bijvoorbeeld voor Duitsland - dat in het ruimtelijke basis-bronnenbestand bestaat uit voormalig Oost- en West-Duitsland - is de depositiebijdrage van heel Duitsland uitgerekend. De ontwikkeling in de verdeling over doelgroepen evenals de ruimtelijke verdeling van bronnen loopt tussen beide Duitse gebieden sterk uiteen. Dit maakt een betrouwbare berekening lastig en op basis van één ruimtelijk basisbestand vrijwel
onmogelijk. Ook voor andere landen is het erg lastig te schatten in hoeverre de ruimtelijke verdeling van bronnen in 1995 representatief is voor andere jaren in de periode 1980 – 2000. De vraag of de ruimtelijke verdeling van bronnen uit één basisjaar representatief is voor de gehele periode geldt overigens ook voor de Nederlandse doelgroepbijdragen. Een uitgebreid overzicht met berekeningen is te vinden in de bijlagen.
3.2.1 Herkomst depositie in 2000
De depositie van potentieel zuur op Nederland in 2000 is voor ruim 40% afkomstig uit het buitenland en voor bijna 40% van de Nederlandse landbouw (Tabel 3.1). Van de buitenlandse bijdragen zijn de bijdragen uit België, Duitsland, Engeland, Frankrijk en van de Noordzee van belang (Tabel 3.2). Bijdragen uit verder weg gelegen landen zijn marginaal; totaal minder dan 4%.
De depositie van stikstof is voor ruim 30% afkomstig uit het buitenland en voor iets meer dan de helft afkomstig uit de Nederlandse landbouw. Ook de buitenlandse stikstofbijdrage komt vrijwel geheel uit België, Duitsland, Engeland, Frankrijk en van de Noordzee.
Voor de individuele samenstellende bestanddelen (geoxideerd zwavel [SOx], geoxideerd stikstof [NOy] en gereduceerd stikstof [NHx]) verschilt de bijdrage sterk per doelgroep en/of land (Tabel 3.2, Tabel 3.3). Maar ook hier geldt dat het aandeel van de ons omringende landen aanzienlijk is en het aandeel van de verder weg gelegen landen gering is. Opvallend zijn de relatief grote bijdragen van België en de Noordzee aan de depositie van geoxideerd zwavel. Ook de invloed van het ver weg gelegen Polen is nog aanwezig. Voor gereduceerd stikstof is de geringere reikwijdte duidelijk; bijdragen van België, Duitsland en Frankrijk zijn nog terug te vinden in de totalen, de invloed van Engeland is gering en die van de overige landen vrijwel verwaarloosbaar.
Bijna 80% van de depositie van gereduceerd stikstof is afkomstig van Nederlandse bronnen. Het leeuwendeel (70%) komt voor rekening van de landbouw. Bij geoxideerd stikstof is verkeer de grootste bron met 29% op een totale Nederlandse bijdrage van 39%. Industrie, energie en raffinaderijen leveren de belangrijkste bijdrage aan de depositie van geoxideerd zwavel:17% op een totale Nederlandse bijdrage van 26%.
Tabel 3.1 Relatieve depositiebijdragen aan stikstof- en potentieel zuurdepositie in 2000.
Herkomst Potentieel zuurdepositie Stikstofdepositie NHx NOy SOx Totaal NHx NOy Totaal % Nederland totaal 44 8 6 58 57 11 68 w .v. Nederland landbouw 39 0 0 39 51 0 51 w.v. Nederland overig 5 8 6 19 6 11 17 Buitenland 12 13 17 42 16 17 32 w.v. Noordzee 0 2 4 6 0 3 3 Totaal 56 21 23 100 73 27 100
Tabel 3.2 Relatieve depositiebijdragen per land, 2000.
Land NHx NOy SOx Stikstof Potentieel
zuur % België 9 10 23 9 12 Frankrijk 3 10 8 5 5 Duitsland 7 12 10 9 9 Nederland 78 39 26 68 58 Verenigd Koninkrijk 1 12 12 4 6 Noordzee 0 10 16 3 6 Overige landen 2 8 6 3 4 Totaal 100 100 100 100 100
Tabel 3.3 Relatieve depositiebijdragen in per doelgroep, 2000
Bron NHx NOy SOx Stikstof Potentieel
zuur % Nederland Industrie, energie, raffinaderijen en AVI 1) 2 6 17 3 6 Verkeer 2 29 8 9 9 Landbouw 70 1 0 51 39 Consumenten 5 2 0 4 3 HDO en Bouw 0 2 1 1 1 Totaal Nederland 78 39 26 68 58 Totaal buitenland 22 61 74 32 42 1) AVI: afvalverwerkingsginstallaties.
3.2.2 Trend in herkomst potentieelzuurdepositie
De depositie van potentieel zuur is tussen 1980 en 2000 afgenomen van 6200 naar 2900 mol zuurequivalent per hectare per jaar (Figuur 3.4). De Nederlandse relatieve bijdrage aan potentieel zuurdepositie steeg in deze periode van 50 naar 58%. De toename van de
Nederlandse relatieve bijdrage aan potentieel zuurdepositie kan worden toegeschreven aan de sterke afname van depositie van geoxideerd zwavel en, in geringere mate, aan de afname van de depositie van gereduceerd stikstof. Ook een verschil in verspreidingskarakteristieken hebben een rol gespeeld.
De depositie van geoxideerd zwavel is in de zelfde periode sterk gedaald. Dit geldt zowel voor de Nederlandse bijdrage (-79%) als voor de buitenlandse bijdrage (-77%). Het relatieve aandeel van geoxideerd zwavel in de potentieel zuurdepositie daalde van 48 naar 23%.Het gevolg hiervan is dat het relatieve belang van gereduceerd en geoxideerd stikstof dus sterk is toegenomen.
Het relatieve belang van de depositie van geoxideerd stikstof in de potentieel zuurdepositie nam toe van 15 naar 21%. De Nederlandse bijdrage steeg van 6 naar 8%; de buitenlandse van 9 naar 13%. Het relatieve belang van depositie van gereduceerd stikstof in de potentieel zuurdepositie is flink gestegen. Deze steeg van 37 naar 56%, terwijl de depositie van
gereduceerd stikstof in absolute zin afnam. De bijdrage van Nederland steeg van 31 naar 44% en bijdrage uit het buitenland van 6 naar 12%.
Nederlandse bronnen
Relatieve verschuivingen in doelgroepbijdragen tussen 1980 en 2000 zijn te verklaren met de sterke afname van zwaveldepositie tengevolge van reducties in vooral de industrie,
energiecentrales en raffinaderijen. In 1980 kwam ruim een kwart van de Nederlandse bijdrage uit de industriële hoek, in 2000 nog 10%. De verkeersbijdrage nam toe van 10 naar 15%. De bijdrage uit de landbouw nam tussen 1980 en 1985 toe van 57% naar 66% en bedraagt in 2000 68% (Figuur 3.5).
Figuur 3.4 Potentieel zuur depositie op Nederland, 1980-2000. Deze berekeningen zijn uitgevoerd met langjarige meteorologie. Hierbij is gecorrigeerd voor het ammoniakgat, maar is geen rekening is met de achtergronddepositie; deze bedraagt 300 mol/(ha.jaar) (zie ook paragraaf 2.8).
Figuur 3.5 Bijdrage van Nederlandse doelgroepen aan de depositie van potentieel zuur op Nederland, 1980-2000. De berekeningen zijn uitgevoerd met langjarige meteorologie. Hierbij is gecorrigeerd voor het ammoniakgat, maar is geen rekening is met de achtergronddepositie.
3.2.3 Trend in herkomst stikstofdepositie
De stikstofdepositie nam in periode van 1980 tot 2000 af van ruim 3200 naar 2300 mol per hectare per jaar. De daling in stikstofdepositie is overigens pas vanaf ongeveer 1990 ingezet (Figuur 3.6). De Nederlandse bijdrage is iets sterker afgenomen dan de buitenlandse
bijdrage.Dit resulteert in een afname van de Nederlandse relatieve bijdrage van 70% in 1980 naar 68% in 2000.
De verschuivingen in stikstofdepositie zijn gering. De relatieve bijdrage van geoxideerd stikstof aan stikstofdepositie is enkele procenten afgenomen (van 29 naar 27%) en zijn onderling vrijwel onveranderd (buitenland 17%, Nederland 27%). De relatieve bijdragen van gereduceerd stikstof is enkele procenten toegenomen (van 71 naar 73%). De NHx-bijdrage uit het buitenland neemt vooral de laatste jaren wat toe (1980 12%, 2000 16%). De Nederlandse NHx-bijdrage neemt de laatste jaren juist wat af (1980 59%, 1995 nog 60% en in 2000 57%). Daarmee lijkt het Nederlandse ammoniakbeleid vruchten af te werpen.
Stikstofdepositie Nederlandse bronnen
De stikstofdepositie als gevolg van Nederlandse bronnen is vooral afgenomen door
emissiereductiemaatregelen in de landbouw. In deze sector daalde de stikstofdepositie met 600 mol. De daling in stikstofdepositie door overige Nederlandse bronnen bedroeg ruim 100 mol. Dit levert echter nauwelijks verschuivingen in de relatieve bijdragen op. De landbouw leverde in 1980 78% van de binnenlandse bijdrage; in 1990 was dat 80% en in 2000 nog 76%. De verkeersbijdrage is tussen 1980 en 2000 geleidelijk toegenomen van 11 naar 13% (Figuur 3.7).
Figuur 3.7 Bijdragen van Nederlandse doelgroepen aan de stikstofdepositie.
3.2.4 Trend in herkomst afzonderlijke componenten
Geoxideerd zwavel
De totale buitenlandse bijdrage aan de depositie van geoxideerd zwavel in Nederland is tussen 1980 en 2000 afgenomen van 1070 naar 250 mol per hectare per jaar (-77%). De Nederlandse bijdrage nam in dezelfde periode af van 410 naar 90 mol per hectare per jaar (-79%). In 1980 kwam de meeste buitenlandse zwaveldepositie uit België (23%) en Duitsland (20%). Nederland veroorzaakte zelf ruim een kwart van de depositie (28%). Het leeuwendeel hiervan was afkomstig van de industrie. Na 1980 nam het Duitse (lees: Oost-Duitse) aandeel toe tot 30% in 1985, omdat in andere landen reductiemaatregelen al effect hadden.
Later volgde een inhaalslag. In 2000 droeg Duitsland nog maar 10% bij aan de
zwaveldepositie op Nederland. De Belgische bijdrage is inmiddels weer 23% en de bijdrage van bronnen op de Noordzee wordt ook steeds belangrijker. In 1980 was deze slechts 3%; in 2000 komt 16% van de zwaveldepositie van schepen op de Noordzee.
De grootste Nederlandse bijdragen kwamen in 1980 van de aardolie-industrie,
elektriciteitscentrales (beide 8%) en de chemische industrie (3%). De totale Nederlandse bijdrage aan zwaveldepositie is in 2000 nog steeds een kwart. Er zijn binnen de sectoren echter wel duidelijke verschuivingen. Zo was de bijdrage van verkeer in 1980 nog 3%; in 2000 is dat toegenomen tot 8 %. Vooral scheepvaart is verantwoordelijk voor deze toename. De bijdrage van de elektriciteitscentrales is sterk gereduceerd; in 2000 bedroeg deze 3%. Dit kan vooral worden toegeschreven aan een omschakeling van kolen naar gas. Aardolie levert de grootste bijdrage (9% in 2000), de chemische industrie draagt nog slechts 1% bij.
Geoxideerd stikstof
De totale buitenlandse bijdrage is tussen 1980 en 2000 afgenomen van 580 naar 380 mol per hectare per jaar; dit is een afname van -35%. De totale Nederlandse bijdrage nam in dezelfde periode af van 350 naar 240 mol per hectare per jaar; een afname van -31%.
Gedurende de gehele periode is de bijdrage van Nederlandse bronnen aan de depositie van geoxideerd stikstof ongeveer 40%. Bijna 30% - dat is driekwart van de totale Nederlandse
bijdrage - is afkomstig van verkeer. Duitsland en het Verenigd Koninkrijk leverden de belangrijkste buitenlandse bijdragen in 1980 met ieder zo’n 15%. In 2000 ontlopen de
bijdragen van de ons omringende landen elkaar niet veel. De bijdragen van België, Frankrijk, Duitsland, Verenigd Koninkrijk, en ook van de Noordzee liggen allemaal op ongeveer 10%.
Gereduceerd stikstof
De buitenlandse bijdrage van de depositie van gereduceerd stikstof in Nederland is tussen 1980 en 2000 afgenomen van 390 naar 360 mol per hectare per jaar; een daling van 9%. De totale Nederlandse bijdrage nam in dezelfde periode af van 2300 naar 1640 mol per hectare per jaar; dat is een daling van 33%.
De Nederlandse landbouw veroorzaakt 70% van de ammoniakdepositie op Nederland. In 1980 was deze 76% en in 1990 nog 77%. Overige Nederlandse bronnen leveren in totaal 7 (1980) tot 9% (2000). Hierbij kan worden opgemerkt dat in 1980 verkeer nog geen bijdrage leverde. De invoering van de katalysator in het wegverkeer zorgt voor een ammoniakuitstoot die in 2000 inmiddels een bijdrage van 2% aan de depositie van gereduceerd stikstof levert. Er was buiten Nederland in de periode 1981-2002 nog nauwelijks een beleid om te komen tot een reductie van de ammoniakemissies. Ondanks het geringe verspreidingsbereik van
ammoniak is daarom toch een trend in de buitenlandse bijdragen waarneembaar. De bijdrage uit België is toegenomen van 5% in 1980 tot 9% in 2000. De overige buitenlandse relatieve bijdragen zijn vrijwel gelijk gebleven. De totale buitenlandse bijdrage is gestegen van 17% in 1980 tot 22% in 2000.
3.3
Concentraties
3.3.1 Trend concentraties
De berekeningen van de deposities, waarvan de resultaten in het voorgaande zijn
gepresenteerd, leveren als tussenstap ook luchtconcentraties van verzurende componenten op. Net als bij de gepresenteerde depositie zijn emissietrends terug te vinden in de
concentratietrends. De invloed van meteorologische omstandigheden leidt ertoe dat de trends in de concentraties overigens minder duidelijk zijn dan de emissietrends.
Vooral de jaargemiddelde concentratie van zwaveldioxide (SO2) is in de laatste 20 jaar sterk afgenomen, namelijk met 80%. De jaargemiddelde concentratie van stikstofoxiden (NOx) is gedaald van ongeveer 30 ppb naar minder dan 20 ppb. De concentratie van ammoniak (NH3) lag tot 1995 tussen de 7 en 8 µg/m3 en is gedaald tot ruim 5 µg/m3.
Figuur 3.6 Jaargemiddelde concentraties van ammoniak (NH3), zwaveldioxide (SO2) en stikstofoxiden (NOx), 1981-2002.
3.3.2 Herkomst concentraties
De concentratie van ammoniak (NH3) in Nederland is voor 90% toe te schrijven aan
Nederlandse bronnen (Tabel 3.5). Dit zijn voornamelijk bronnen uit de doelgroep landbouw (Tabel 3.6). Slechts 8% is afkomstig van niet-landbouwbronnen. De overige 10 % komt vrijwel volledig voor rekening van bronnen in Duitsland en België.
De concentratie van stikstofoxiden NOx in Nederland wordt voor ruim 60% veroorzaakt door Nederlandse bronnen. De grootste bijdrage komt voor rekening van verkeer (48%). Duitsland levert met 14% ook een substantiële bijdrage.
De concentratie van zwaveldioxide (SO2) in Nederland komt voor 70% uit het buitenland. Bronnen in België, Duitsland en op de Noordzee zijn samen al goed voor ruim 50% van de concentratie. Van de 30% die afkomstig is uit Nederlandse bronnen, neemt Industrie, Energie en Raffinaderijen 16% voor zijn rekening. Het verkeer is goed voor 11%.
Tabel 3.5 Relatieve concentratiebijdragen per land, 2000. Bron Ammoniak (NH3) Stikstof-oxiden (NOx) Zwavel-dioxide (SO2) Ammonium (NH4+) Nitraat (NO3-) Sulfaat (SO42-) % België 4 7 21 7 8 10 Frankrijk 0 4 6 7 8 9 Duitsland 5 14 16 29 21 16 Nederland 90 61 30 44 31 5 Verenigd Koninkrijk 0 4 7 4 10 17 Noordzee 0 7 16 0 9 12 Overige landen 0 3 4 9 13 30 Totaal 100 100 100 100 100 100
Tabel 3.6 Relatieve concentratiebijdragen per doelgroep in Nederland, 2000..
Bron Ammoniak (NH3) Stikstof-oxiden (NOx) Zwavel-dioxide (SO2) Ammonium (NH4+) Nitraat (NO3-) Sulfaat (SO42-) % Nederland Industrie, energie, raffinaderijen en AVI 1) 1 5 16 1 3 4 Verkeer 1 48 11 1 23 1 Landbouw 82 1 0 37 1 0 Consumenten 5 3 0 4 2 0 HDO en Bouw 0 4 2 0 2 0 Totaal Nederland 90 61 30 44 31 5 Totaal buitenland 10 39 70 56 69 95
4.
Discussie
Bij de berekening van deposities uit emissies zijn diverse aannames gedaan. Zo zijn er aannames nodig om uit de beschikbare gegevens voor elk jaar emissiebestanden te maken. Bovendien zijn er onzekerheden in de emissietotalen. Binnen het model hebben we te maken met onzekerheden in modelparameters, zoals depositiesnelheden en omzettingsnelheden. Ook het verspreidingsproces, berekend met meteorologische gegevens en receptorkarakteristieken, levert de nodige onzekerheden op. De gemodelleerde concentraties kunnen gevalideerd worden op basis van concentratiemetingen, al worden hiermee niet alle onzekerheden weggenomen. De methode van depositiecorrecties op basis van validaties van concentraties bevat onvolkomenheden. Het is verder niet goed mogelijk om een correcte schatting te maken van natuurlijke en intercontinentale achtergronddepositie. Al deze onzekerheden zullen in dit hoofdstuk de revue passeren.
4.1
OPS en EMEP Unified Model
In een evaluatie van het EMEP Unified (Eulerian) Model zijn de resultaten uit deze studie vergeleken met uitkomsten van het EMEP-model (Velders et al., 2003). De concentraties van zwaveldioxide, zoals berekend met het EMEP-model, liggen dicht bij de resultaten van het OPS-model en eveneens dichtbij de meetresultaten. De stikstofoxiden-concentraties volgens het EMEP-model liggen ongeveer 50% lager dan de door het OPS-model berekende
concentraties. Ook zijn ze ongeveer 40% lager dan de meetresultaten; dit geldt voor alle jaren. De modellering van stikstofoxiden voor Nederland in het EMEP-model is
waarschijnlijk niet correct. Voor ammoniak liggen de resultaten van de berekeningen met het EMEP-model dichtbij die volgens het OPS-model. Wel zijn beide 30 tot 40% lager dan de meetresultaten. Beide modellen bevestigen hiermee overigens het bestaan van het
zogenoemde ammoniakgat.
De natte depositie in Nederland die het EMEP-model berekent, is voor alle stoffen ongeveer 20 tot 50% hoger dan berekend met het OPS-model. De gemeten natte deposities van
geoxideerd zwavel (in de vorm van sulfaat) en van geoxideerd stikstof (in de vorm van nitraat) ligt over het algemeen tussen de resultaten van de EMEP- en de OPS-berekeningen in. De EMEP-berekeningen leiden tot ongeveer 25% hogere resultaten dan de meetresultaten. De OPS-berekeningen geven echter 5 tot 10% lagere resultaten. De met het EMEP-model berekende natte ammoniumdepositie is ongeveer 20% lager dan blijkt uit de metingen; het OPS-model komt 30 tot 40% lager uit. De droge depositie in Nederland, zoals berekend met het EMEP-model, is lager dan berekend met het OPS-model. Gemiddeld zijn de EMEP resultaten 15% (SOx), 55% (NOy) en 35% (NHx) lager dan het OPS-model. De totale
depositie is ongeveer gelijk in beide modellen voor geoxideerd zwavel (SOx) en gereduceerd stikstof (NHx). Dit komt door de hogere natte en lagere droge depositie in het EMEP-model ten opzichte van het OPS-model. De totale depositie voor geoxideerd stikstof (NOy) is ongeveer 20% lager met het EMEP-model dan met OPS.
Over het algemeen kan geconcludeerd worden dat de resultaten van het OPS- en het EMEP-model goed overeenstemmen voor geoxideerd zwavel (SO2, SOx) en redelijk voor
gereduceerd stikstof (NH3, NHx). Grote verschillen zijn echter gevonden voor geoxideerd stikstof (NOx, NOy). Het vermoeden bestaat dat het EMEP-model de bijdrage van lokale, lage emissiebronnen van stikstofoxiden, zoals verkeer en verwarming, onderschat. Ook is het mogelijkl dat het EMEP-model de bijdrage aan de concentratie van stikstofoxiden van verder weg gelegen bronnen overschat.
4.2
Validatie op basis van metingen
Een uitgebreide vergelijking met metingen inclusief een schatting van onzekerheden is te vinden in Van Jaarsveld (2004). Hier worden slechts enkele voorbeelden gegeven.
4.2.1 Geoxideerd zwavel
De gemeten en gemodelleerde concentraties en natte deposities van geoxideerd zwavel (SOx) zijn met elkaar vergeleken (Figuren 4.1 en 4.2). De gemeten waarden zijn afkomstig van het Landelijk Meetnet Luchtkwaliteit (LML) en betreffen het gemiddelde over 30-60 regionale en stadsmeetstations voor de zwaveldioxideconcentraties en 15 meetstations voor de natte depositie. De gemodelleerde concentraties van zwaveldioxide zijn in de jaren tachtig
ongeveer 25% lager dan de gemeten concentraties. In de jaren negentig is dit nog maar 10%. Voor de modelberekeningen was slechts één ruimtelijke verdeling van buitenlandse emissies van zwaveldioxide beschikbaar namelijk die van de situatie in 1995. In 1987 trad in
Duitsland de zogenoemde ‘Grossfeuerungsanlage Verordnung’ in werking waardoor vooral de emissies in het Roergebied zeer sterk afnamen. Door het gebruik van de 1995
emissieverdeling is de Duitse emissie systematisch te veel naar het oosten en zuiden terecht gekomen met als gevolg een onderschatting van de Duitse bijdrage aan de
zwaveldioxideconcentraties in Nederland voor de periode tot 1988.
Een andere verklaring voor de verschillen tussen de jaren tachtig en negentig is dat de droge depositiesnelheid van zwaveldioxide is veranderd, bijvoorbeeld onder invloed van
zogenoemde co-depositie processen. Een verandering in droge depositie zal zich uiten in een verandering van zwaveldioxideconcentraties in de lucht. Een ervan is de opname van
zwaveldioxide in waterlaagjes wat mede bepaald wordt door de zuurgraad van het
waterlaagje. Deze zuurgraad wordt sterk bepaald door gelijktijdige depositie van ammoniak. Feit is dat de verhouding ammoniak en zwaveldioxide in de loop der jaren sterk is veranderd. Een en ander zal resulteren in een relatief lagere depositiesnelheid in de jaren tachtig ten opzichte van de jaren negentig en daardoor in een relatief hogere concentratie in de jaren tachtig. Het is echter niet eenvoudig dit proces kwantitatief te beschrijven zonder empirische gegevens. In het huidige model is geen wederzijdse beïnvloeding van zwaveldioxide en ammoniak droge depositie opgenomen.
In tegenstelling tot bij de DEADM-methode werken eventuele fouten in de droge depositiesnelheid niet rechtstreeks door in de berekende depositie vanwege
terugkoppelingsmechanismen in het OPS model. Een verlaging van 30% in depositiesnelheid zou een verhoging van 15% in de berekende zwaveldioxideconcentratie kunnen betekenen en een verlaging van 15% in de droge depositie. De natte depositie zou met 15% kunnen
toenemen en de som van droog en nat zou ongeveer 10% afnemen. Mede om deze reden is afgezien van een correctie op de door OPS berekende depositie. Bij de gemodelleerde deposities zijn echter wel achtergrondwaarden opgeteld (zie ook Tabel 2.2).
De ruimtelijke variatie in jaargemiddelde zwaveldioxideconcentraties in Nederland (niet getoond) wordt voor 79% verklaard en die in de natte depositie voor 41% (1980-1988) en 79% (1999-2002).
Figuur 4.1 Gemodelleerde versus gemeten concentratie van zwaveldioxide.
4.2.2 Geoxideerd stikstof
De gemeten en gemodelleerde concentraties en natte deposities van geoxideerd stikstof (NOy) zijn met elkaar vergeleken (Figuur 4.3). Het gaat hier om het gemiddelde over ongeveer 20 regionale meetpunten voor stikstofoxidenconcentraties en 15 meetpunten voor natte depositie. De gemodelleerde concentraties van stikstofoxiden zijn over de gehele periode tot 10% hoger dan de metingen. Hierbij dient vermeld te worden dat het concentratieveld voor stikstofoxiden behalve stikstofmonoxide (NO) en stikstofdioxide (NO2) tevens salpeterzuur (HNO3) en peroxyacetylnitraat (PAN) bevat. Metingen van stikstofoxiden hebben betrekking op stikstofmonoxide en stikstofdioxide. Het verschil wordt op 8% geschat. De
modelresultaten zijn hiervoor gecorrigeerd (Figuur 4.3). Bij de gemodelleerde natte depositie is een achtergrondwaarde van 36 mol/ha/jaar opgeteld (zie ook Tabel 2.2). De natte depositie blijkt in de periode 2000-2002 licht overschat.
De ruimtelijke variatie in jaargemiddelde stikstofoxidenconcentraties (niet getoond) wordt voor 85% verklaard en die in natte depositie voor 25%.
Figuur 4.3 Gemodelleerde versus berekende stikstofoxidenconcentratie (NOx, links) en de
4.2.3 Gereduceerd stikstof
De gemeten en gemodelleerde ammoniakconcentraties en de natte depositie van gereduceerd stikstof (NHx) zijn met elkaar vergeleken (Figuren 4.4 en 4.5). De ammoniakconcentraties zijn gebaseerd op
het gemiddelde van zes meetstations en de natte depositie op dat van 15 meetstations. Uit de figuur blijkt duidelijk de omvang van het ‘ammoniakgat’ en dat dit gat zowel in NH3 concentraties aanwezig
is als in natte depositie. De ruimtelijke variatie in Nederland (niet getoond) wordt op jaarbasis goed verklaard: 90% voor zowel ammoniak (zes meetstations) als NHx (15 meetstations)
Figuur 4.4 Gemodelleerde versus berekende ammoniakconcentratie (NH3).
4.3
Depositieschattingen uit doorvalmetingen
De zogenoemde doorval (Engels: throughfall) is de som van natte depositie en droge
depositie uit de voorgaande droge periode, ten minste als de uitwisseling tussen depositie en het bladerdak verwaarloosd wordt. Voor ammoniak is deze aanname echter te grof, waardoor de depositie alsnog via een model moet worden uitgerekend. Dit gebeurt met een canopy exchange model, zoals dat bijvoorbeeld wordt beschreven door Erisman et al. (2001). In deze paragraaf zullen de resultaten van metingen, zoals die zijn gepubliceerd in de literatuur, vergeleken worden met gemodelleerde waarden uit deze studie.
Voor een dertigtal locaties in het Speulderbos bepaalde Draaijers (1993) de doorval van potentieel zuur (Tabel 4.1). Deze bedroeg 5566 mol per hectare per jaar (met een
standaarddeviatie van 1409). De doorvalmetingen zijn gecorrigeerd voor uitwisseling met het bladerdak met een canopy exchange model. Recentere doorvalmetingen in Speuld uit 2002 (De Groot et al., 2003) geven een potentieel zuurdepositie van 3665 mol per hectare per jaar. Ook voor andere locaties zijn meetresultaten gerapporteerd: Dwingelo, Hardenberg en Zeist. De doorvalmetingen beslaan de periode van 1995 tot 2002. De schattingen zijn voor
geoxideerd zwavel hoger dan de OPS-berekeningen. De overeenkomst tussen de metingen en de berekeningen van geoxideerd stikstof en gereduceerd stikstof is – voor beide jaren – goed te noemen.
Tabel 4.1 Resultaten van doorvalmetingen en met OPS gemodelleerde deposities in Speuld in 1993 en 2002. De OPS-resultaten betreffen de overeenkomstige waardes van de 5 × 5 gridcel 1).
Component 1993 2002
Draaijers (1993)
Dit rapport De Groot
et al. (2003)
Dit rapport
mol/(ha.jaar)
Geoxideerd zwavel (SOx) 1170 750 640 380
Geoxideerd stikstof (NOy) 820 890 680 770
Gereduceerd stikstof (NHx) 2360 2440 1710 1530
Totaal stikstof 3180 3330 2390 2300
Potentieel zuur 5570 4900 3670 3130
1) Gegevens afgerond op tientallen.
4.4
Eerdere berekeningen
In deze paragraaf worden de nieuw berekende deposities vergeleken met de eerdere berekeningen voor de periode 1980-1995, zoals die zijn gepresenteerd door Bleeker en Erisman (1996). Deze resultaten werden tot voor kort gebruikt in bijvoorbeeld de trendfiguur van de zure depositie in producten van het RIVM en later het MNP als de Milieubalans en het Milieucompendium. De gebruikte methode voor depositiebepaling was een combinatie van DEADM en OPS, zoals beschreven in paragraaf 2.1. De oude zowel als de nieuwe methode maken gebruik van dezelfde parameterisatie voor droge depositie.
Een belangrijk verschil is echter dat in de oude berekeningen een correctie voor de neutraliserende werking van basische kationen was opgenomen volgens een procedure beschreven in Erisman (1992). Deze correctie vond vooral plaats via de bijdrage van natte depositie van geoxideerd zwavel aan potentieel zuur. In de nieuwe berekeningsmethodiek wordt zo’n correctie niet meer toegepast. De reden hiervoor is dat deze correctie
tegenwoordig, afhankelijk van het gebruiksdoel, al of niet wordt toegepast. Zo is de bijdrage van de basische kationen een onderdeel van de berekening van kritische deposities. Zou de bijdrage ook bij de depositie van potentieel zuur verrekend worden dan zou een dubbeltelling plaatsvinden.
De opnieuw berekende potentieel zuurdepositie is tussen 1980 en 1987 10 tot 20% lager dan volgens de berekeningen van Bleeker en Erisman (1996) [Figuur 4.6]. In absolute aantallen is dit een verschil van soms meer dan 1000 mol per hectare per jaar. Voor de jaren 1988 tot 1993 liggen de verschillen juist andersom: De opnieuw berekende potentieel zuurdepositie is 5 tot 10% hoger dan in de oude berekeningen. Vanaf 1993 zijn de verschillen gering.
Figuur 4.6 De depositie van potentieelzuur volgens Bleeker en Erisman (1996) en volgens de huidige studie.
4.4.1 Geoxideerd zwavel
Het verschil in de periode tot 1987 is voornamelijk afkomstig van een destijds veel hogere (30 tot 50%) berekende droge depositie van geoxideerd zwavel (SOx, Figuur 4.7). Het blijkt dat het OPS-model de zwaveldioxideconcentraties in deze periode 30% lager berekent dan er is gemeten. In de periode daarna is de onderschatting veel minder. We brengen hier ook de opmerkingen in paragraaf 4.2 over ruimtelijke emissieverdelingen en de invloed van droge depositiesnelheden in herinnering. Opvallend is dat de destijds berekende natte depositie voor de hele periode juist lager is (30 tot 40%) dan volgens de nieuwe berekeningen (Figuur 4.8). Dit is het gevolg van de impliciete basische kationencorrectie die vooral via de natte depositie van geoxideerd zwavel werd verrekend. De totale nieuw berekende depositie is in de periode 1980-1987 daarom 20 tot 40% lager dan volgens de oude berekeningen. Na 1987 zijn de nieuwe SOx -depositieberekeningen nog slechts 5 tot 10% lager dan de oude.
Figuur 4.7 Droge depositie van geoxideerd zwavel (SOx) volgens de oude en de nieuwe methode.
Figuur 4.8 Natte depositie van geoxideerd zwavel (SOx) volgens de oude en de nieuwe methode.
4.4.2
Geoxideerd stikstof
De natte deposities van geoxideerd stikstof (NOy) in periode 1980-1995 zijn volgens de oude en nieuwe berekening weinig verschillend. De droge deposities daarentegen zijn volgens de nieuwe berekeningen wel hoger: 10 tot 20%, wat correspondeert met ongeveer 100 mol. De opnieuw berekende deposities zijn derhalve in deze periode ongeveer 10% hoger dan de oude berekeningen (Figuur 4.9).
Figuur 4.9 Totale depositie van geoxideerd stikstof (NOy) volgens de oude en de nieuwe methode.
4.4.3
Gereduceerd stikstof
De berekeningen van de depositie van gereduceerd stikstof (NHx) leveren voor de periode tot 1991 geen grote verschillen op (Figuur 4.10). Dit is opmerkelijk, omdat in de nieuwe
berekeningen voor alle jaren een correctie voor het ammoniakgat is toegepast. Deze correctie bedraagt ongeveer 30%. In de oude berekeningen is de correctie niet toegepast. Een deel van de verklaring zit in het gebruik van verschillende modelversies. Volgens Van Jaarsveld (2004) geeft het nieuwe model een 12% lagere depositie bij gelijke emissies dan de versie gebruikt in de studie van Bleeker en Erisman (1996). De nieuwe depositieberekeningen laten na 1990 ongeveer 25% hogere waarden zien. Dit komt vooral, omdat emissiereducties ten gevolge van het onderwerken van mest vanaf 1991 zijn bijgesteld door het invoeren van een verbeterde berekeningsmethodiek (Steenvoorden et al., 1999).
Figuur 4.10 Totale depositie van gereduceerd stikstof (NHx) volgens de oude en de nieuwe methode.
4.5
Onzekerheden in de huidige depositieschattingen
Een uitgebreide kwantificering van onzekerheden in modelresultaten is gegeven in van Jaarsveld (2004). Deze kwantificering is - waar mogelijk - gebaseerd op vergelijking met meetresultaten en op de schatting van onzekerheden in modelparameters. Via een systeem van foutenvoortplanting kan dan een uitspraak worden gedaan over de onzekerheden in modelresultaten die niet rechtstreeks met waarnemingen kunnen worden gecontroleerd. Wanneer de onzekerheidsschatting is gebaseerd op een vergelijking van modeluitkomsten met meetresultaten dan geldt de uitspraak in feite voor de gehele keten dus inclusief modelinvoer als emissie en emissieverdelingen.
Controleerbare modelresultaten zijn in dit geval de luchtconcentraties van verzurende gasvormige stoffen als zwaveldioxide, stikstofoxiden en ammoniaken lucht- en regenwater concentraties vansecondair gevormde aerosolen als sulfaat, nitraat en ammonium. Niet direct verifieerbaar zijn de droge deposities van al deze stoffen; vooral omdat deze grootheden moeilijk tot zeer moeilijk te meten zijn. Het is dan ook niet verwonderlijk dat de onzekerheid in een uitspraak over zure depositie vooral bepaald wordt door de onzekerheid in de droge depositiesnelheid van de verschillende stoffen.
Tabel 4.2 toont het resultaat voor de deposities van geoxideerd zwavel, geoxideerd stikstof en gereduceerd stikstof . Hierbij wordt onderscheid gemaakt in de depositie op locale schaal, bijvoorbeeld een ecosysteem in een 5 × 5 km cel en die op landelijke schaal, bijvoorbeeld de depositie op een ecosysteem dat verspreid ligt over Nederland zoals naaldbossen. Deze laatste is voor de huidige studie het meest relevant. Vooral de onzekere droge
depositiesnelheid van ammoniak domineert de onzekerheid in de depositie van gereduceerd stikstof. Daarnaast is de aanwezigheid van het ammoniakgat een belangrijke factor.
Tabel 4.2 Geschatte onzekerheden (95% betrouwbaarheidsinterval) in de jaargemiddelde totale depositie.
Component Lokaal ecosysteem Nationaal verspreid ecosysteem
%
Geoxideerd zwavel (SOx) 95 38
Geoxideerd stikstof (NOy) 116 48
